JoVE Journal > Environment
Summary
Abstract
Introduction
Protocol
Results
Discussion
Disclosures
Acknowledgements
Materials
References
Nederlands

Automatically Generated
Please note that all translations are automatically generated. Click here for the English version.
Environment

-Laboratorium bepaald Fosfor Flux van het meer van sedimenten als een interne maatregel Fosfor Laden

Published: March 06, 2014
doi:
10.3791/51617
, ,
1Annis Water Resources Institute,Grand Valley State University

Summary

Lake eutrofiëring is een kwaliteit van het water kwestie wereldwijd, waardoor de noodzaak om bronnen van voedingsstoffen te identificeren en te beheersen kritisch. Laboratorium bepaling van fosfor vrijlating tarieven van boorkernen is een waardevolle aanpak voor het bepalen van de rol van interne fosfor laden en begeleiden van beslissingen van het management.

Abstract

Vermesting is een kwaliteit van het water kwestie in meren wereldwijd, en er is een absolute noodzaak om bronnen van voedingsstoffen te identificeren en te beheersen. Interne fosfor (P) loading van sedimenten in meren kan goed zijn voor een substantieel deel van de totale P-belasting in voedselrijke, en sommige mesotrofe, meren. Laboratorium bepaling van P vrijlating tarieven van boorkernen is een aanpak voor het bepalen van de rol van de interne P laden en begeleiden van beslissingen van het management. Twee belangrijkste alternatieven voor experimentele bepaling van sediment P vrijlating bestaan ​​voor het schatten van interne belasting: in situ metingen van veranderingen in hypolimnetic P in de tijd en P massabalans. De experimentele benadering met behulp van laboratorium-gebaseerde sediment incubaties interne P belasting te kwantificeren is een directe methode, waardoor het een waardevol instrument voor meer beheer en herstel.

Laboratorium incubaties van boorkernen kunnen helpen bij het bepalen van het relatieve belang van de interne versus externe P belastingen,en worden gebruikt om een ​​verscheidenheid van meer en onderzoek beantwoorden. We illustreren het gebruik van sediment incubaties om de effectiviteit van een aluminiumsulfaat (aluin) behandeling verminderen sediment P afgifte beoordelen. Andere onderzoeksvragen die kunnen worden onderzocht met behulp van deze aanpak zijn de effecten van sediment resuspensie en bioturbatie op P release.

De aanpak heeft ook beperkingen. Aannames moeten worden gemaakt met betrekking tot: extrapoleren van de resultaten van boorkernen naar het hele meer, beslissen over wat perioden om de voedingsstoffen te meten en aanpakken van mogelijke kernbuis artefacten. Een uitgebreide opgeloste zuurstof controle strategie om tijdelijke en ruimtelijke redox status bij het meer beoordelen zorgt voor meer vertrouwen in de jaarlijkse P belastingen geschat uit sediment incubaties.

Introduction

Als een groeiend aantal meren wereldwijd lijden aan culturele eutrofiëring, is vaststelling van de oorzaken van de waterkwaliteit degradatie steeds belangrijker voor meer beheer en herstel. Fosfor (P) loading meren wordt over het algemeen betrokken bij eutrofiëring, want het is meestal de beperkende voedingsstof algengroei 1. Historisch gezien, kwantificering van P lading tot meren gericht op externe bronnen, of P van oorsprong uit de waterscheiding via-punt en diffuse bronnen. Echter, kan de interne belasting van het meer sedimenten goed zijn voor een groot deel, zo niet de meerderheid van de totale P belasting in eutrofe meren 2-5. Zo kan ook een aanzienlijke vermindering van de externe belasting te meren niet te resulteren in een verbetering van de waterkwaliteit als gevolg van het overheersende effect van P vrijlating uit sedimenten 5-8. Door de ecologische en maatschappelijke implicaties van P lading, zoals de kosten en de moeilijkheid P controle, is het essentieel dat P belasting zijnnauwkeurig geïdentificeerd voorafgaand aan vaststelling van een strategie voor het beheer.

Ten minste twee verschillende mechanismen zijn verantwoordelijk voor fosfor vrijlating uit sedimenten. 1) Tijdens periodes van anoxie of hypoxie, reducerende omstandigheden kan leiden tot desorptie van fosfaat uit ijzer oxyhydroxiden in het sediment-water interface, waardoor diffusie van opgelost fosfaat uit het sediment naar de waterkolom 9-11. 2) Verstoring van het sediment oppervlak, door wind veroorzaakte resuspensie en bioturbatie, kan leiden tot het vrijkomen van P in de waterkolom door een desorptie van P uit geresuspendeerde sediment deeltjes of vrijkomen van opgeloste P uit het sediment porie water in de waterkolom respectievelijk 11-13.

Drie belangrijkste benaderingen zijn beschikbaar voor het kwantificeren van interne P lading tot meren 14,15. (1) In situ metingen van veranderingen in hypolimnetic totaal fosfor (TP) in de tijd kan worden gebruikt wanneer bewakinggegevens beschikbaar zijn. Interne belasting schattingen op basis van in situ metingen lijden aan hoge variabiliteit in verband met de inherente ruimtelijke en temporele variabiliteit van milieugegevens en kunnen worden beïnvloed door gebrekkige controle frequentie 14. (2) massabalans kan worden geraamd inwendige belasting, na voltooiing P budgetten worden geconstrueerd. Echter, het is zeldzaam dat er voldoende gegevens beschikbaar zijn over P ingangen en export naar een complete P budget 16 construeren. (3) experimenteel bepaald sediment P afgiftesnelheden kunnen worden gebruikt in combinatie met informatie over areal omvang en duur van P afgifte (bijvoorbeeld anoxische periode), interne P belasting berekenen. Dit is een directe methode van interne P belasting kwantificatie, maar het heeft ook beperkingen (zie hieronder).

Omdat het management beslissingen vaak moeten worden gemaakt op gecomprimeerde tijdschalen gevolg van de financiering beperkingen of sociale druk, experimentele bepaling van de interne Pbelasting kan meer nut voor meer beheer en herstel hebben, omdat het minder tijd en gegevens dan de in situ en massabalans benaderingen vereist. Laboratorium incubaties van boorkernen, gecombineerd met controle van externe krachten, zijn gebruikt om de relatieve bijdragen van de interne en externe P belasting bepalen, met als doel het begeleiden van het management beslissingen voedingsbron controle 2,4,17 optimaliseren. In twee Michigan meren met uitgebreide kustlijn ontwikkeling en de hoge percentages van verhard oppervlak (> 25%) in de deelstroomgebieden direct grenzend aan het meer, werd de interne P belasting naar schatting tot 80% van het totaal P belasting, wordt gevraagd aanbevelingen aan het management inspanningen op het terugdringen van sediment P vrijlating 2,4 richten. In tegenstelling, experimentele studies van sediment uit een minder ontwikkelde meer in dezelfde regio is gebleken dat de interne belasting bestaat slechts 7% van het totaal P belasting, wordt gevraagd een advies aan P management strategieën richten zich in de watershed 17. Sediment experimenten ook zijn gebruikt in een Michigan meer naar de potentiële doeltreffendheid aluminiumsulfaat (aluin) behandeling bepalen sediment P afgifte verlagen 2, de meest efficiënte dosering aluin concentratie en de effecten van sediment resuspensie 13 en de werkzaamheid van een in situ aluin behandeling 1 jaar 18 en 5 jaar 19 na de behandeling. Experimentele bepaling van de interne P belasting is een effectieve aanpak van de antwoorden op key management vraagstukken in eutrofe meren.

Protocol

1. Veldbemonstering Voeren bemonstering eenmaal per ijsvrije seizoen (indien van toepassing) voor 1-2 jaar, indien mogelijk (dwz 3 keer / jaar in een noord gematigd klimaat). Als de tijd en / of middelen te verbieden seizoensgebonden bemonstering, voeren bemonstering eenmaal per jaar tijdens de mid-to-late zomer. Selecteer sediment collectie sites om verschillende geografische regio's te dekken in het meer. Het kiezen van locaties dicht bij de historische waterkwaliteit en / of sedimentbemonstering sites, indien beschikbaar, is het vaak wenselijk om te profiteren van historische gegevens. Anders proberen om sites die verschillende typen sediment in het meer vertegenwoordigen selecteren. Voeren waterkwaliteitsbemonstering voorafgaand aan kerncollectie sediment. Op een minimum, meten waterdiepte en verticale profielen van de temperatuur van het water en opgeloste zuurstof. Near-bottom metingen moeten worden genomen zo dicht mogelijk bij het oppervlak sediment mogelijk, zonder verstoring van het sediment. Verzamel andere wathogere kwaliteit gegevens en samples die gewenst zijn om de specifieke doelstellingen van het onderzoek te voldoen. Voorbeelden hiervan zijn de verticale profielen van de pH, geleidbaarheid, troebelheid, Secchi diepte; fotosynthetisch actieve straling (PAR) profielen, chlorofyl a, oplosbaar reactief fosfor (SRP), totaal fosfor (TP) en stikstof soorten. Bij elke bemonstering locatie, vullen een 10 L mandfles met water verzameld 1 m boven het sediment oppervlak met behulp van een Van Dorn of Niskin fles. Dit zal gebruikt worden in de initiële set-up van de boorkernen in het laboratorium en voor het navullen kernen na de bemonstering tijdens de incubatie. Plaats de mandfles in een koeler met ijs. Verzamel 6 boorkernen per site met behulp van een zuiger appelboor 2,20. Raadpleeg Fisher et al.. 20 voor specifieke instructies met betrekking tot de bouw van het uitboren apparaat. In het kort, het uitboren apparaat bestaat uit een getrapt 0,6 m lang polycarbonaat kern buis (7 cm id), een polyvinylchloride (PVC) bevestigingssamenstel voor koppeling met aluminium drijfstangen, een zuiger opgebouwd uit twee rubberen stop en een oogbout, een geplastificeerd zuiger kabel met een draaibare clip, en aluminium drijfstangen. Monteer het uitboren volgens de volgende stappen: Rijg de draaibare clip einde van de zuiger-kabel door de bovenkant van de PVC bevestigingssamenstel. Orient een kernbuis met boutgaten naar boven uitstrekken en de kabel door de lengte van de kernbuis. Klem de zuiger-kabel aan op de oogbout van de zuiger stopper. Bevestig de kern buis naar de PVC bevestigingssamenstel gebruik van een draad slot Trekpen. Trek de zuiger aan op de zuiger 20 cm tevoren bij de bodem van de kernbuis een waterlaag boven het sediment oppervlak tijdens kerncollectie handhaven. Sluit een aluminium drijfstang aan het andere uiteinde van de PVC bevestigingssamenstel met een draadslot trekpen. Lagere uitboren apparaat verticaal in het water, het toevoegen van extra onderdelen van aluminium schijfstang nodig. Plaats de corer verticaal op het sediment-water interface en duw naar beneden, met de zuiger kabel stilstaat. Om dit te bereiken, trek de zuiger kabel strak zodra de kernboor is op zijn plaats bij het sediment-water grensvlak, hechten griptang om de kabel, stap op de kabel aan op de binnenkant van de griptang, en duw naar beneden. Breng kern naar het oppervlak en afsluiten met een rubberen stop voor het breken van het wateroppervlak. Beveilig bodem stop met duct tape. Bevestig de zuiger naar de top van de kernbuis haar tijdens doorvoer stilhoudt. Plaats de kernbuis verticaal rek en onderhouden bij omgevingstemperatuur nabij de bodem meer temperatuur met ijs indien nodig. 2. Laboratorium Incubation Na terugkeer uit het veld, aanpassen kernen op de gewenste diepte van sediment en bovenliggende waterkolom bevatten. Overtollige sediment kunnen voorzichtig worden verhuurd uit de bodem van de kern buis door removing de onderste stop, voeg water uit de verzamelde op de bijbehorende site mandfles, indien nodig. Veelgebruikte sediment en de waterkolom dieptes zijn 20 cm van het sediment met een 25 cm bovenliggende waterkolom 2,4,13,17-19, maar deze bedragen kan worden aangepast naar wens. Plaats sediment kern buizen in een verduisterde milieu groei kamer, met de temperatuur gehandhaafd tot omgevingstemperatuur bodemwatertemperaturen gemeten in het gebied passen. Expose de kernen om behandelingen redox. Voor de oxische behandeling, bel de waterkolom van 3 cores / site met lucht. Bubble de waterkolom van de overige drie kernen per site met N 2 (met ~ 350 ppm CO 2 tot pH buffer) voor de anoxische behandeling. Zorgen voor een langzame en consistente bel tarief dat niet-storende aan het sediment oppervlak. Op dag 1 van de kern incubatie, filteren op elke 10 liter mandfles met buurt-bodem water verzameld van elke plaats in het veld. Met behulp van een peristaltische pomp en filter cartridgehuisvesting, filter water eerst door een filter van 1 urn, gevolgd door een 0,2 pm filter. WINKEL gefilterd water bij 4 ° C gedurende de duur van de kern incubatie. Monster kernen voor P afgiftesnelheid over de duur van de incubatietijd 2,3. Want dit is een redox-gevoelige experiment, neem voorzorgsmaatregelen om zoveel mogelijk redoxbehandeling omstandigheden te handhaven. Met een spuit, verwijderen van een 40 ml water monster door de bemonstering haven van elk sediment op dag 0 (dat wil zeggen op het moment kernen zijn in de klimaatkast geplaatst), 1, 2, 4, 6, 8, 12, 20, 24 , en 28 van de kern incubatie. (Let op:. Als er wijzigingen over zeer korte termijnen gewenst zijn, kunnen bij de bemonstering overeenkomstig worden aangepast om te proeven bij hr 1, 2, 4, 8, enz. Echter, het systeem is vaak nog in evenwicht brengen van door de eerste 12 uur, dus P vrijlating dynamiek kan heel variabel begin incubaties.) Onmiddellijk na het verwijderen, afzien van een 20 ml0; subgroep in een scintillatieflesje en in de koelkast voor de analyse van TP. Filter de andere 20 ml deelmonster door een 0,45 urn membraan filter en in een scintillatieflesje en vries voor de analyse van SRP. Vervang de 40 ml deelmonster met een gelijk volume gefilterd water (zie stap 2.4) van de bijbehorende site. 3. P Release Berekening Bereken flux (afgiftesnelheid) op basis van de verandering in de waterkolom TP of SRP met behulp van de volgende vergelijking 2: P rr = (C t – C 0) × V / A waar P rr is de netto P vrijlating (positieve waarden) of retentie (negatieve waarden) tarief per oppervlakte-eenheid van het sediment (mg P / m 2 / d), C t is de TP of SRP-concentratie in de waterkolom op tijdstip t , C 0 is de TP of SRP concentratie op tijdstip 0, V het volume van het water in de waterkolom van de kern tube, en A het oppervlak planaire oppervlak van het sediment kernen. Bereken P afgiftesnelheid met behulp van de lineaire gedeelte van de concentratie versus tijd curve om de maximale schijnbare afgiftesnelheid geven 4,13,18,19. Om potentiële korte termijn vertekening te voorkomen, kiest u niet-opeenvolgende monsternemingen voor C t en C 0 18,19. 4. Interne P Load Calculation Bereken jaarlijkse P flux. Voor elk seizoen waarin bemonstering heeft plaatsgevonden, vermenigvuldigen zuurstofloze en zuurstofrijke flux individueel door het aantal dagen in dat seizoen. Som de seizoensgebonden waarden jaarlijkse zuurstofloze en zuurstofrijke flux (mg / m 2 / jaar) opleveren. Als meerdere sites in hetzelfde meer werden bemonsterd, kan deze berekening afzonderlijk worden uitgevoerd voor elke site of met de gemiddelde flux waarden voor alle websites (zie paragraaf 4.2.2). P vrijlating uit sedimenten is over het algemeen zeer laag in de winter vanwege de lage watertemperaturen. Indien de bemonstering niet werd uitgevoerd tijdens de winter,aannemen dat P flux was 0 voor dat seizoen 14,15. Omdat in de zomer de meeste interne P vrijlating optreedt, kan jaarlijkse interne P flux grof geschat worden uit de zomer metingen alleen in de afwezigheid van seizoensgebonden gegevens 2,15,17. Voor deze benadering, het berekenen van de P-flux volgens paragraaf 4.1.1 en veronderstellen 0 flux voor alle seizoenen behalve de zomer. Erkennen dat dit een conservatieve schatting van de jaarlijkse P release zal zijn. Indien beschikbaar, kan opgeloste zuurstof gegevens worden gebruikt om de jaarlijkse P flux berekening 2,4 verfijnen. Dergelijke gegevens kan blijken dat een meer ervaart hypoxie of anoxie voor een bepaald percentage van het jaar, of tijdens bepaalde seizoenen. In die gevallen gebruiken zuurstofloze en zuurstofrijke flux volgens de juiste verhouding of het seizoen en de som van de waarden die jaarlijkse interne P flux te berekenen. Bijvoorbeeld, als hypoxie of anoxie alleen werd gemeten tijdens de zomer, berekenen Section 4.1.1 met behulp van zuurstofloze flux voor de zomer en oxic flux voorde overige seizoenen. Tel de waarden jaarlijkse interne P flux te verkrijgen. Evenzo, als routine opgeloste zuurstof controle gegevens blijkt dat het meer ervaart hypoxie of anoxie 35% van het jaar, vermenigvuldig jaarlijkse zuurstofloze flux uit paragraaf 4.1.1 met 0,35 en de jaarlijkse oxic flux uit paragraaf 4.1.1 met 0,65 en de som van de waarden te berekenen jaarlijkse interne P flux. Polymictisch meren vormen een bijzondere uitdaging om de interne P belasting berekening, omdat zij frequent mengen en ruimtelijke en temporele variabiliteit in redox toestand 14. Nürnberg et al.. 16 ontwikkelde een model om het aantal zuurstofloze dagen een polymictisch meer kunnen ervaren tijdens een seizoen of jaar te berekenen. De actieve sediment vrijkomt en tijd (AA), die de lengte van tijd (dagen / seizoen) dat een gebied vergelijkbaar met de oppervlakte van het meer gebied actief is het vrijgeven van P vertegenwoordigt, kan als volgt worden berekend: AA = -36,2 + 50,2 log (P seizoen) + 0,762 z / A 00,5 waarbij P het gemiddelde waterkolom TP concentratie tijdens een bepaald seizoen, z is de gemiddelde diepte, en A is het meer oppervlakte. Om jaarlijkse interne P flux berekenen, vermenigvuldigt AA door zuurstofloze flux en het aantal oxische dagen door oxic flux voor elk seizoen, en dan de som van al waarden. Opschalen interne P flux om het hele merengebied. Vermenigvuldig de jaarlijkse P flux uit stap 4.1 door het hele meer oppervlakte aan jaarlijkse interne P belasting berekenen. Tenzij jaarlijkse P flux werd berekend volgens de artikelen 4.1.4 of 4.1.5, gebruik de zuurstofloze jaarlijkse flux jaarlijkse interne P belasting berekenen. Gebruik anders de flux berekend in de afdelingen 4.1.4 of 4.1.5. Als meerdere sites in hetzelfde meer werden bemonsterd, kan het meer worden onderverdeeld in geografische zones bij elke plaats. Vermenigvuldig de jaarlijkse zuurstofloze P flux (of jaarlijkse flux van de punten 4.1.4 of 4.1.5) voor elke site door de oppervlakte van de zone, dan is de som van de waarden ann verkrijgenUAL interne P belasting voor het hele meer 4,17. Als alternatief kan de gemiddelde jaarlijkse P flux van alle sites worden gebruikt in paragraaf 4.2.1. Gedetailleerde opgeloste zuurstof gegevens kunnen aangeven dat specifieke gebieden van het meer ervaring hypoxische of anoxische omstandigheden (bijv. diepe gebieden), terwijl andere gebieden blijven oxische het hele jaar door. Indien beschikbaar, gebruiken deze informatie om de flux × gebied berekening te verfijnen (Steinman et al.., In prep). Vermenigvuldig de zuurstofloze oppervlakte met de jaarlijkse zuurstofloze flux en vermenigvuldig het oppervlak oxische gebied door de jaarlijkse oxische flux, en de som van de twee waarden om jaarlijkse interne P belasting berekenen.

Representative Results

Interne P vrijlating werd gemeten van boorkernen in Mona Lake, Michigan verzameld, om de relatieve bijdrage van interne versus externe P belasting 4 identificeren. Vier locaties werden bemonsterd over drie seizoenen te schatten jaarlijkse interne P belasting, goed voor ruimtelijke variatie in P flux. Boorkernen werden gedurende 20-28 dagen onder zuurstofloze en zuurstofrijke omstandigheden, en de bovenliggende waterkolom werd bemonsterd voor SRP en TP concentraties op gezette tijden gedurende de incubatieperiode. De anoxische behandeling geactiveerd SRP en TP vrijlating uit de sedimenten, maar presenteren we alleen de TP flux resultaten voor illustratieve doeleinden. TP-concentraties waren het hoogst in de zomer in zuurstofloze behandelingen, en ruimtelijke variabiliteit in TP versie was duidelijk tijdens alle seizoenen (Figuur 1). Verstaan ​​interne TP flux was minder dan 1,4 mg P / m 2 / dag in alle oxic kernen; negatieve fluxwaarden bij 3 van de 4 locaties tijdens daling aangegeven dat oxic sediments werden als een wastafel in plaats van een bron van P in dat seizoen 4 (tabel 1). TP vrijlating aanzienlijk hoger was in zuurstofloze kernen, met flux zo hoog als 15,56 mg P / m 2 / dag in de zomer en zo laag als 0,80 mg P / m 2 / dag in het voorjaar 4 (tabel 1). Deze flux waarden werden gebruikt om seizoengebonden interne P flux op basis van opgeloste zuurstofgehalte gemeten op het moment van sediment collection 4 berekenen. Seizoensgebonden interne P lading werd berekend door opschalen van de flux bij elke plaats aan het oppervlak van de betreffende geografische zone 4, seizoengebonden waarden werden opgeteld schatting jaarlijks intern P belasting, uitgaande 0 flux tijdens de winter. Jaarlijkse interne P belasting werd geschat op 3,4 ton, met de meerderheid van de belasting die tijdens de zomer (tabel 2). Het vergelijken van deze resultaten met gelijktijdige externe P belasting schattingen, werd geschat dat de sedimenten in Mona Lake bijdragete tussen de 9-82% van de totale jaarlijkse P belasting 4 (tabel 2). Een reeks experimenten werd uitgevoerd in Spring Lake, Michigan, 1) de potentiële doeltreffendheid aluminiumsulfaat (aluin) behandeling vermindert de interne P laden 2 en 2) de werkzaamheid van een behandeling in situ aluin 18,19 bepalen. Laboratoriumexperimenten een meer-brede toepassing van aluin simuleren aangetoond een dramatische daling van de interne P release met behandeling 2 (figuur 2). Vergelijkbaar met het bovenstaande voorbeeld presenteren we slechts TP bevrijding van deze experimenten representatieve resultaten. In zuurstofloze aders zonder aluin behandeling (natuurlijke zomerse omstandigheden in Spring Lake sedimenten simuleren), gemiddelde TP concentraties in de kolom bovenliggende water bereikt meer dan 1,2 mg / l (figuur 2). Daarentegen anoxische kernen gedoseerd met aluin had vrijwel geen P afgifte en concentraties niet verschillend van een vande oxische behandelingen 2 (figuur 2). Een sediment incubatie uitgevoerd 1 jaar na meer-brede toepassing van aluin in Spring Lake bleek dat de behandeling was zeer effectief bij het ​​verminderen van sediment P release, met vrijlating tarieven vergelijkbaar tussen zuurstofarme en zuurstofrijke behandelingen 18 (figuur 3A). Toen het experiment werd herhaald 5 jaar na aluin behandeling, TP vrijlating bleef aanzienlijk lager dan voorbehandeling maar was groter dan die gemeten 1 jaar na de behandeling, hetgeen duidt op een lichte daling van de aluin werkzaamheid 19 (Figuur 3B). Figuur 1. Totaal fosfor (TP) concentraties (mg / l) gemeten tijdens laboratorium incubaties van boorkernen verzameld van Mona Lake, Michigan, tijdens. veer (A), zomer (B) en vallen (C) 4 TP werd gemeten in het water liggende sedimentkernen uit 4 meer plaatsen over een 20 – tot 28-dagen incubatie. De brief in de legende verwijst naar de toestand redox (A = zuurstofloze behandeling; O = oxic behandeling), het nummer verwijst naar nummer (1-3) te repliceren. Let op de verschillende schalen op de y-as tussen seizoenen. Klik hier voor grotere afbeelding. Seizoen Plaats Zuurstofloze flux, mg P / m 2 / dag Oxic flux, mg P / m 2 / dag Voorjaar 1 2.77 ± 1.53 0.25 ± 0.01 2 2.82 ± 0.83 0.26 ± 0.23 3 0.80 & #177; 0.07 0.17 ± 0.07 4 1.15 ± 0.71 0.12 ± 0.04 Zomer 1 7,06 ± 2,57 0.46 ± 0.24 2 9.27 ± 5.99 1.36 ± 0.73 3 15.56 ± 1.00 0.90 ± 0.29 4 13.63 ± 1.82 0,59 ± 0,41 Vallen 1 4.48 ± 1.56 -0.66 ± 0.22 2 2.87 ± 0.97 -1.14 ± 0.93 3 3.10 ± 4.08 0.51 ± 0.13 4 6.46 ± 4.66 -0.79 ± 0.23 Tabel 1. Gemiddelde (± SD) maximum schijnbare TP flux (mg P / m 2 / dag) in sediment kernen vanuit Mona Lake, Michigan, en geïncubeerd onder anoxische en zuurstofrijke condities 4. Flux werd berekend uit de verandering in concentraties TP tijd, figuur 1. Seizoen Interne P Belasting, t Externe P Belasting, t Interne belasting Bijdrage,% Voorjaar 0.055 0.557 9,0% Zomer 2.272 0.862 72,5% Vallen 1.127 0.242 82,3% Winter 0.000 Jaar- 3.454 inhoud "> Tabel 2. jaarlijkse en seizoensgebonden interne P belasting schattingen (ton, t) voor Mona Lake, Michigan, berekend op basis van maximale schijnbare TP flux 4 (weergegeven in tabel 1). Seizoensgebonden interne P belasting schattingen worden vergeleken met externe P belasting schat de bijdrage van interne belasting aan de totale P belasting te bepalen. Figuur 2. Gemiddelde (± SD) TP concentraties (mg / l) gemeten tijdens laboratorium incubaties van boorkernen verzameld van Spring Lake, Michigan, en experimenteel behandeld met aluminiumsulfaat (aluin) onder zuurstofrijke en zuurstofloze condities 2. TP werd gemeten in de waterkolom erboven sedimentkernen over een 20-daagse incubatieperiode. Dit cijfer is gewijzigd van Steinman et al.. 2 herdrukt doorToestemming, ASA, CSSA, SSSA. Klik hier voor grotere afbeelding. Figuur 3. Gemiddelde (± SD) TP concentraties (mg / l) gemeten tijdens laboratorium incubaties van boorkernen verzameld van Spring Lake, Michigan 1 jaar na 18 (A) en 5 jaar na 19 (B) een meer-brede toepassing van aluin. Sediment werden onderworpen aan oxische en anoxische behandelingen en de bovenliggende waterkolom bemonsterd TP concentratie gedurende 22 dagen (A) tot 25 dagen (B) incubatie. Dit cijfer is gewijzigd van Steinman et al. 18;. Paneel A en Steinman et al. 19;. Paneel B </strong>. Herdrukt door toestemming, ASA, CSSA, SSSA. Klik hier voor grotere afbeelding.

Discussion

Nutriëntenbelasting te meren kunnen resulteren in zowel de milieu-en economische beperkingen 21-23, daarom is het cruciaal dat de samenleving begrijpt de aard van de bronnen van nutriënten en hoe deze te beheersen. Dure pogingen om nutriënten te verminderen kan niet verbetering van de waterkwaliteit als de juiste bijdragende bron (dwz meer sedimenten of waterscheiding ingangen) niet is bedoeld voor het beheer van actie, wat leidt tot tegenvallers in lake restauratie en frustratie van de kant van stakeholders. Vooral in ondiepe eutrofe meren, kwantificering van interne fosforbelasting is een cruciale stap in het identificeren van een management strategie om de waterkwaliteit te verbeteren. Zelfs wanneer sedimenten worden betrokken als een belangrijke bron van voedingsstoffen, moet de lagere externe P belasting worden opgenomen in een meer management strategie voor het verlichten van eutrofiëring, omdat externe ingangen van P uiteindelijk ophopen in de sedimenten en brandstof toekomstige interne loading 24,25 </ Sup>.

Hoewel andere benaderingen bestaan ​​om schatten interne P belasting, experimentele bepaling van P afgiftesnelheden is een directe methode die kan worden aangepast aan een verscheidenheid van het management en onderzoeksvragen te beantwoorden. Laboratorium incubaties sediment kernen vanuit Spring Lake, Michigan, gebruikt om de potentiële effectiviteit van een behandeling aluin 2 en de meest efficiënte toepassing concentratie 13 te bepalen. Als gevolg van de bevindingen van deze laboratorium-gebaseerde studies, de belanghebbenden ontwikkelde vertrouwen dat de aluin behandeling P release in Spring Lake sedimenten konden controleren. Daardoor hebben zij ingestemd met een 10-jarige beoordeling om een aluin behandeling te financieren; latere sediment incubaties bleek dat de behandeling effectief was in het verminderen van sediment P flux 1 jaar 18 en 5 jaar 19 na de behandeling. Sediment incubaties werden ook gebruikt om de effecten van sediment resuspensie 13 evalueren </sup> en bioturbatie (G. Nogaro en A. Harris, ongepubliceerde gegevens) op P release.

Verscheidene extra sediment analyses kunnen worden uitgevoerd in samenhang met kern incubaties informatie die nuttig voor de interpretatie sediment resultaten P release is voorzien. De top 5 of 10 cm van het sediment kunnen worden geëxtrudeerd uit kernen voor de analyse van sediment TP, poriënwater SRP, sequentiële P fractionering en metalen 4,18,19. Een voorbeeld van sequentiële P fractionering 26 die nuttig kunnen zijn voor interne loading studies houdt in het bepalen van de hoeveelheid P gebonden aan 1) aluminium (Al-P) of ijzer (Fe-P), die een redox ongevoelig (Al-P vertegenwoordigt) en een redox-gevoelige (Fe-P) minerale associatie die oplosbaar kunnen worden onder anoxische omstandigheden, en 2) calcium (Ca-P) of magnesium (Mg-P), die zowel stabiele minerale associaties. Verder sediment Fe: P verhoudingen worden berekend inzicht in de potentiële P-bindingscapaciteit van sedimenten. Ijzer-rijke sedimenten die noggeoxideerd is aangetoond dat weinig P los wanneer Fe: P verhoudingen zijn boven 15 (gewichtsdelen) 27. Deze extra sediment analyses kunnen worden uitgevoerd op kernen volgende interne belasting incubatie 4,18,19, of herhaalde kernen die bij de interne belasting kerncollectie maar niet voor afgiftesnelheid metingen.

Ondanks de voordelen van de experimentele bepaling van sediment P flux, de aanpak is niet zonder beperkingen. Een aantal veronderstellingen moeten vaak worden gemaakt dat onzekerheid kan toevoegen aan de resultaten:

  • Een aanname is die release tarieven van de boorkernen representatief zijn van de omstandigheden in de studie meer. Om de impact van deze veronderstelling te minimaliseren, moet de bemonstering strategieën worden ontworpen om zoveel mogelijk van de ruimtelijke en temporele variabiliteit mogelijk sediment P vrijlating vertegenwoordigen. Monsternemingsplaatsen moet betrekking hebben zoveel geografische bereik als mogelijk binnen een meer ruimtelijke variatie vast te leggen in sediment characteristics 2. Indien beschikbaar, kan bathymetrische kaarten gebruikt worden om sites die representatief zijn voor het bereik van de onderste diepten in het meer zijn te selecteren. Andere overwegingen voor het vastleggen van ruimtelijke variatie onder meer de locatie van de belangrijkste zijrivier ingangen en de aanwezigheid van verschillende meerbekkens. Indien mogelijk, moet het laboratorium incubaties worden uitgevoerd tijdens elke ijsvrije seizoen en over meerdere jaren om temporele variatie in release tarieven vast te leggen.
  • Een tweede aanname is dat de incubatieomstandigheden representatief zijn natuurlijke omstandigheden. Een constante anoxische toestand ontstaat een optimale situatie voor de afgifte van P die niet natuurlijk kunnen voorkomen in de studie meer. Zo kan zuurstofloze behandelingen sediment P vrijlating overschatten, daarom kan het best zijn om te denken van afgiftesnelheden gemeten in zuurstofloze behandelingen als maximale potentieel tarieven.
  • Om de jaarlijkse interne P belasting berekenen moet aannames over de timing, duur en ruimtelijke omvang van hypolimnetic zuurstofgebrek worden gemaakt.Bijvoorbeeld, in sterk gestratificeerd meren met relatief consistente waterdiepte en bevestigd hypolimnetic anoxie, sommige studies hebben aangenomen dat het gehele merengebied is zuurstofloze tijdens gelaagde perioden ten behoeve van de jaarlijkse interne P belasting schatting 2,4. Dit kan echter leiden tot een overschatting van belasting door oxic sedimenten in ondiep kustgebieden 4. Zo wordt een uitgebreide opgeloste zuurstof controle strategie die Diel, seizoensgebonden, en ruimtelijke variabiliteit in redox toestand vangt ten zeerste aanbevolen voor nauwkeurige jaarlijkse interne belasting schatting.
  • Tenslotte kan laboratorium incubaties experimentele artefacten ontstaat door het onvermogen om volledig simuleren natuurlijke omstandigheden. Bijvoorbeeld omdat de sedimenten staan ​​tussen kernbuizen, wateruitwisseling door permeabele sedimenten uitgesloten, maar het is mogelijk om doorstroming kernbuizen dat dit probleem 28 beperken ontwerpen. Andere voorwerpen omvatten het onvermogen om bootsen belangrijkemengen gebeurtenissen of wind-golven, die sediment integriteit in natuurlijke systemen kunnen verstoren.

Gezien het feit dat het sediment kern incubatie benadering kan worden gebruikt om een ​​redelijke interne P belasting ramingen in zo weinig als een jaar te genereren (hoewel meerdere jaren gegevens te verstrekken meer robuuste informatie), het is een waardevol instrument voor meer beslissingen van het management te informeren. Wanneer gebruikt om meer beheer of herstel plannen te ontwikkelen, kan het ervoor zorgen verstandig gebruik van de financiële middelen. In meren waar interne P beheer van de belasting al heeft plaatsgevonden, kan sediment incubaties de effectiviteit van de behandeling controleren en worden gebruikt om het traject van het management te wijzigen, indien gerechtvaardigd.

Disclosures

The authors have nothing to disclose.

Acknowledgements

De auteurs zeer erkentelijk voor het veld en lab bijstand door James Smit en Kurt Thompson. Financiering voor originele studies waarvoor dit protocol ontwikkeld werd geleverd door de Spring Lake-Lake raad 2,13,18,19, de Michigan Department of Environmental Quality 4, en Jim Duncan, Dave Farhat, en het kabinet van de president in het Grand Valley State University 17.

Materials

Multiparameter sonde YSI YSI 6600 The key parameters of interest are temperature and dissolved oxygen, although other measurements may be desired depending on the goals of the study. The other major manufacturer of multiparameter sondes is Hach (Hydrolab). 
Niskin bottle General Oceanics 101005 A Van Dorn bottle can also be used.
Carboys, 10 L  Nalgene DS2213-0020 Available from many laboratory supply companies, including Fisher Scientific and VWR.
Piston corer N/A N/A Details on construction materials given in Fisher et al. 1992
Vice grips N/A N/A
Duct tape N/A N/A
Vertical rack for holding core tubes N/A N/A Custom fabricated on-site.
Environmental growth chamber Powers Scientific, Inc. DS70SD
Compressed air with regulator N/A N/A Use lab air supply or purchase from local gas supply company.
Buffered N2 gas with regulator N/A N/A Purchase from local gas supply company. 
Parker Parflex Series E (instrument grade) polyethylene tubing; 1/4" o.d., 0.04" wall, .170" i.d. Parker E-43-B-0100 Tubing (from gas to chamber)
PEEK Capillary tubing; 1/16" o.d., 1/32" i.d. Fisher Scientific 3050412 Tubing (from manifold to cores)
Union tee Parker 164C-4
Union tee nut Parker 61C-4
Nylon tubing; 1/4" o.d., 3/16" i.d. US Plastics 58042
Ferrule, front and back; 1/4" Swagelock B-400-Set
Brass nut; 1/4" Swagelock B-402-1
Brass medium-flow meterings valve; 1/4" Swagelock B-4MG
Once-piece short finger tight fittings; 1/16" Alltech 32070 Half of the sampling port
Female 10-32 to female luer; 1/4 " Alltech 20132 Half of the sampling port
Ferrule, front and back; 1/16" Swagelock B-100-Set
Brass nut fittings; 1/16" Swagelock B-102-1
Tube fitting reducer; 1/16" x 1/4" Swagelock B-100-R-4
PTFE tubing; 1/16" o.d., 0.040" i.d. Grace Davison Discovery Sciences 2106982
Low-pressure PTFE tubing; 1/8" o.d., 0.1" i.d. Fisher Scientific AT3134 Tubing from sampling port into core
AirTite all-plastic Norm-Ject syringes, 50mL (60mL) luer slip (eccentric), Sterile Fisher Scientific 14-817-35
Wheaton HDPE liquid scintillation vials, 20 mL, Poly-Seal cone liner Fisher Scientific 03-341-72D
Nylon Syringe Filter; 30mm diameter, 0.45 mm Fisher Scientific 03-391-1A
Masterflex peristaltic pump, model 755490 Cole Parmer A-77910-20
Pall Filterite filter housing, model T911257000 Pall Corporation SCO 10UP
Graver QMC 1-10NPCS filter; 10", 1.0 mm Flowtech Corp N/A
Graver Watertec 0.2-10NPCS filter; 10", 0.2 mm Flowtech Corp N/A
DOWNLOAD MATERIALS LIST

References

  1. Schindler, D. W. The dilemma of controlling cultural eutrophication of lakes. Proc. Royal Soc. B. 279, 4322-4333 (2012).
  2. Steinman, A. D., Rediske, R., Reddy, K. R. The reduction of internal phosphorus loading using alum in Spring Lake. Michigan. J. Env. Qual. 33, 2040-2048 (2004).
  3. Moore, P. A., Reddy, K. R., Fisher, M. M. Phosphorus flux between sediment and overlying water in Lake Okeechobee, Florida: spatial and temporal variations. J. Env. Qual. 27, 1428-1439 (1998).
  4. Steinman, A. D., Chu, X., Ogdahl, M. Spatial and temporal variability of internal and external phosphorus loads in an urbanizing watershed. Aquatic Ecol. 43, 1-18 (2009).
  5. Søndergaard, M., Bjerring, R., Jeppesen, E. Persistent internal phosphorus loading during summer in shallow eutrophic lakes. Hydrobiologia. 710, 95-110 (2013).
  6. Björk, S. Lake restoration techniques. In: Lake pollution and recovery. International Congress of European Water Pollution Control Association. , 293-301 (1985).
  7. Graneli, W. Internal phosphorus loading in Lake Ringsjon. Hydrobiologia. 404, 19-26 (1999).
  8. Steinman, A. D., Reddy, K. R., O’Connor, G. A., Schelske, C. L., et al. . Phosphorus in Lake Okeechobee: sources, sinks, and strategies. In: Phosphorus Biogeochemistry of Subtropical Ecosystems: Florida as a case example. , 527-544 (1999).
  9. Mortimer, C. H. The exchange of dissolved substances between mud and water in lakes. J. Ecol. 29, 280-329 (1941).
  10. Marsden, M. W. Lake restoration by reducing external phosphorus loading: the influence of sediment phosphorus release. Freshwater Biol. 21, 139-162 (1989).
  11. Søndergaard, M., Jensen, J. P., Jeppesen, E. Role of sediment and internal loading of phosphorus in shallow lakes. Hydrobiologia. 506-509, 135-145 (2003).
  12. Selig, U. Particle size-related phosphate binding and P-release at the sediment-water interface in a shallow German lake. Hydrobiologia. 492, 107-118 (2003).
  13. Steinman, A. D., Nemeth, L., Nemeth, E., Rediske, R. Factors influencing internal P loading in a western Michigan, drowned river-mouth lake. J. N. Am. Benthol. Soc. 25, 304-312 (2006).
  14. Nürnberg, G. K. Assessing internal phosphorus load—problems to be solved. Lake Reservoir Manag. 25, 419-432 (2009).
  15. Nürnberg, G. K., LaZerte, B. D., Loh, P. S., Molot, L. A. Quantification of internal phosphorus load in a large, partially polymictic and mesotrophic Lake Simcoe, Ontario. J. Great Lakes Res. 39, 271-279 (2013).
  16. Nürnberg, G. K., Tarvainen, M., Ventellä, A. -. M., Sarvala, J. Internal phosphorus load estimation during biomanipulation in a large polymictic and mesotrophic lake. Inland Waters. 2, 147-132 (2012).
  17. Steinman, A. D., Ogdahl, M., Luttenton, M., Miranda, F. R., Bernard, L. M. . An analysis of internal phosphorus loading in White Lake Michigan. In: Lake Pollution Research Progress. , 311-325 (2008).
  18. Steinman, A. D., Ogdahl, M. Ecological effects after an alum treatment in Spring Lake Michigan. J. Env. Qual. 37, 22-29 (2008).
  19. Steinman, A. D., Ogdahl, M. E. Macroinvertebrate response and internal phosphorus loading in a Michigan Lake after alum treatment. J. Env. Qual. 41, 1540-1548 (2012).
  20. Fisher, M. M., Brenner, M., Reddy, K. R. A simple, inexpensive piston corer for collecting undisturbed sediment/water interface profiles. J. Paleolimnol. 7, 157-161 (1992).
  21. Carpenter, S. R., Bolgrien, D., Lathrop, R. C., Stow, C. A., Reed, T., Wilson, M. A. Ecological and economic analysis of lake eutrophication by nonpoint pollution. Aus. J. Ecol. 23, 68-79 (1998).
  22. Smith, V. H., Pace, M. L., Groffman, P. M. . Cultural eutrophication of inland, estuarine, and coastal waters. In: Successes, limitations, and frontiers in ecosystem science. , 7-49 (1998).
  23. Pretty, J. N., Mason, C. F., Nedwell, D. B., Hine, R. E., Leaf, S., Dils, R. Environmental costs of freshwater eutrophication in England and Wales. Env. Sci. Technol. 37, 201-208 (2003).
  24. Carpenter, S. R. Eutrophication of aquatic ecosystems: Bistability and soil phosphorus. Proc. Natl. Acad. Sci. U.S.A. 102, 10002-10005 (2005).
  25. Hansson, L. -. A., et al. Biomanipulation as an application of food chain theory: constraints, synthesis and recommendations for temperate lakes. Ecosystems. 1, 558-574 (1998).
  26. Moore, P. A., Reddy, K. R. Role of Eh and pH on phosphorus geochemistry in sediments of Lake Okeechobee, Florida. J. Env. Qual. 23, 955-964 (1994).
  27. Jensen, H. S., Kristensen, P., Jeppesen, E., Skytthe, A. Iron:phosphorus ratio in surface sediment as an indicator of phosphate release from aerobic sediments in shallow lakes. Hydrobiologia. 235-236, 731-743 (1992).
  28. Roychoudhury, A. N., Viollier, E., Van Cappellen, P. A plug flow-through reactor for studying biogeochemical reactions in undisturbed aquatic sediments. App. Geochem. 13, 269-280 (1998).

Tags

Phosphorus FluxInternal Phosphorus LoadingEutrophicationSediment CoresLaboratory IncubationsAlum TreatmentSediment ResuspensionBioturbationDissolved OxygenRedox StatusLake ManagementLake Restoration

Play Video
PDF
DOI
DOWNLOAD MATERIALS LIST
Cite This Article
Ogdahl, M. E., Steinman, A. D., Weinert, M. E. Laboratory-determined Phosphorus Flux from Lake Sediments as a Measure of Internal Phosphorus Loading. J. Vis. Exp. (85), e51617, doi:10.3791/51617 (2014).
Download Citation
Reprints and Permissions

View Video

✖

To prove you're not a robot, please enter the text in the image below

CAPTCHA Image
Play CAPTCHA Audio
Refresh Image